不同厭氧方式對連續流亞硝化恢復的影響

張 杰,張艷輝,李 冬,梁瑜海,關宏偉,趙世勛

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學), 北京100124;2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學), 哈爾濱150090)

不同厭氧方式對連續流亞硝化恢復的影響

張 杰1,2,張艷輝1,李 冬1,梁瑜海1,關宏偉1,趙世勛1

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學), 北京100124;2.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學), 哈爾濱150090)

為探究不同厭氧運行方式對亞硝化恢復的影響,在常溫(20±2) ℃下,采用兩組兩級連續攪拌反應器(CSTR)1#和2#,實驗分為S1、S2和S3三個階段.在S1階段1#采用厭氧/厭氧運行(兩級DO均為0～0.1 mg/L),2#采用厭氧/好氧運行(兩級DO分別為0～0.1和0.6～0.8 mg/L);在S2階段1#轉變為好氧/好氧運行 (兩級DO分別為0.2～0.4和0.6～0.8 mg/L),2#保持厭氧/好氧不變(兩級DO分別為0～0.1和0.6～0.8 mg/L);在S3階段,研究恢復后亞硝化的穩定性,此時1#、2#兩級DO均為1.0～1.2 mg/L.分別對此過程中亞硝化的恢復時間以及恢復后穩定性進行比較.結果表明,1#的恢復時間比2#縮短了12 d,但當溶解氧增加到1.0～1.2 mg/L時,2#恢復后的亞硝化更穩定.先厭氧/厭氧(兩級DO均為0～0.1 mg/L)后好氧/好氧運行(兩級DO分別為0.2～0.4和0.6～0.8 mg/L),有利于亞硝化的快速恢復,恢復后轉變為厭氧/好氧運行(兩級DO分別為0～0.1和0.6～0.8 mg/L)有助于亞硝化的長期穩定運行.

生活污水; 亞硝化; 連續攪拌反應器; 厭氧/厭氧; 好氧/好氧; 厭氧/好氧

亞硝化-厭氧氨氧化工藝因節省曝氣、無需外加碳源、污泥產量低等優點成為目前已知最為節能、經濟的脫氮途徑[1-3],而該工藝未能在生活污水中推廣和應用的主要瓶頸在于，生活污水低NH4+-N且水質、水量波動較大的特點使亞硝化很難穩定運行. Ma等[4]指出亞硝化一旦失穩后很難恢復,因此，對于失穩后的亞硝化“如何使其高效地恢復”是亞硝化工程應用上必須解決的難題.然而,目前文獻中提到的對亞硝化進行恢復的研究很少.如果采用與啟動相似的高溫[5]、高游離氨(FA)[6]、高游離亞硝酸(FNA)[7]的方式進行恢復,常溫低NH4+-N的實際生活污水在不投加藥劑、不加熱下很難達到.張功良等[8]在SBR中通過前置厭氧和降低溶解氧(DO)的方式實現了亞硝化的高效恢復,這說明設置厭氧段能抑制NOB. 但該研究存在以下兩個問題,一是采用模擬生活污水而非實際生活污水,這對于實際工程的指導意義有限;二是在SBR中運行,而實際水廠均是連續運行.能否在連續流實際生活污水中進一步增加厭氧段的長度,即先厭氧/厭氧后好氧/好氧運行,或者一直采用厭氧/好氧運行來實現亞硝化的高效快速恢復,還有待進一步研究.

為此,采用兩組兩級CSTR (1#和2#),1#采用厭氧/厭氧后好氧/好氧的運行方式, 2#一直采用厭氧/好氧運行,對亞硝化恢復時間和恢復后穩定性進行比較,以期為亞硝化的工程應用提供技術支持.

1 實 驗

1.1 實驗裝置和方法

實驗在北京某污水廠進行,采用兩組相同的兩級CSTR (1#、2#),如圖1所示.兩級CSTR各級有效容積為7 L,圖中通氣管的目的是使兩級CSTR水流通暢,每一級底部設置曝氣沙盤,通過可調式氣泵為反應過程提供溶解氧,由轉子流量計控制氣量.如表1所示,實驗分為3個階段,在S1階段1#采用厭氧/厭氧的運行方式,厭氧段只攪拌不曝氣,不控制DO,經檢測DO在0～0.1 mg/L. 1#S1階段的時間長度采用氨化率法,即當氨氧化率連續5 d低于10%則進入S2階段,在S2階段改變1#運行方式為好氧/好氧運行,1#兩級攪拌并曝氣,根據AOB氧飽和常數為0.2～0.4 mg/L,NOB氧飽和常數為1.2～1.5 mg/L[9],控制兩級DO分別為0.2～0.4和0.6～0.8 mg/L,兩級DO梯度是為了NO2--N更好地積累[10].2#在S1和S2階段一直采用厭氧/好氧運行,第一級只攪拌不曝氣,經檢測DO在0～0.1 mg/L,第二級攪拌并曝氣,控制DO在0.6～0.8 mg/L.

圖1 反應器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

表1 各階段反應器參數變化Tab.1 Parameter variations of reactors in each stage

為比較恢復后亞硝化的穩定性,進行S3階段的研究.現有污水處理廠一般采用固定曝氣的方式,由于生活污水水質、水量波動較大的特點,當進水NH4+-N質量濃度下降時必然會引起過度曝氣,在S3階段分別提高1#和2#曝氣量,使二者兩級DO均在1.0～1.2 mg/L,這樣比較恢復后亞硝化的穩定性更具有實際意義.

1.2 實驗用水和接種污泥

在整個實驗過程中1#與2#進水水質相同,均采用城市污水廠原污水經AO除磷后的出水為進水,具體水質：NH4+-N質量濃度為35～43 mg/L,COD<50 mg/L(幾乎全部是微生物難降解的物質),ρ(NOx--N)<2 mg/L. 1#和2#的接種污泥來自失穩的兩級CSTR,亞硝化率為25.2%,氨氧化率為90.1%, MLSS為2 800 mg/L,MLVSS為2 100 mg/L,污泥沉降性能良好,SVI為95 mL/g.

1.3 分析方法和計算方法

定期檢測反應器內混合液的MLSS、SV30及進出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 質量濃度等參數,通過WTW 便攜式測定儀測定DO、pH和水溫等.水樣分析中NH4+-N的測定采用納氏試劑光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N采用紫外分光光度法,COD采用快速測定儀.

氨氧化率(RA)、亞硝化率(RN)和游離氨(FA)和游離亞硝酸(FNA)按下式計算:

(1)

式中:ρin(NH4+-N)為進水NH4+-N質量濃度,mg/L;ρ(NH4+-N)為進出水NH4+-N質量濃度差, mg/L.

(2)

式中:ρ(NO2--N)為進出水NO2--N的質量濃度差, mg/L;ρ(NO3--N)為進出水NO3--N的質量濃度差, mg/L.

(3)

式中:ρinner(NH4+-N)為反應器內NH4+-N質量濃度, mg/L;T為水溫,K.

(4)

式中:ρinner(NO2--N)為反應器內NO2--N質量濃度, mg/L;T為水溫,K.

1.4 比氨氧化速率和比亞硝酸鹽氧化速率的測定

在實驗過程中定期從1#和2#中取出 100 mL 活性污泥進行硝化細菌活性測試實驗.首先將污泥利用各自反應器出水進行攪拌并清洗 3 遍,去除上清液;然后將污泥稀釋到 400 mL,置于 500 mL的廣口瓶內,同時采用 0.1 mol/L HCl 和 0.1 mol/L NaOH 將體系的 pH 控制在 7.5±0.05 內.實驗過程中,首先向體系中加入20 mg/L NO2--N 測定 NOB 的底物降解速率,曝氣1 h 后,再次向體系中加入30 mg/L NH4+,AOB和NOB的活性分別以比氨氧化速率(specific ammonia oxidation rate,RSAO)和比亞硝酸鹽氧化速率 (specific nitrite oxidation rate,RSNO)表征[12].

2 結果和討論

2.1 S1階段亞硝化效果比較

在S1階段1#采用厭氧/厭氧的運行方式.如圖2所示，氨氧化率由接種前的90.10%下降到第20天的10.29%,且在第21～25天一直在10%以下.2#采用厭氧/好氧的運行方式,氨氧化率由接種前的90.1%下降到第25 天的57.18%.在整個S1階段,1#和2#氨氧化率的平均值分別為15.24%和50.17%,均遠低于接種時氨氧化率(90.1%),同時亞硝化率平均值分別為64.38%和56.76%,均比接種前的25.6%高.這說明兩種厭氧運行均抑制了NOB,有利于亞硝化的恢復,同時氨氧化率的下降也說明兩種運行方式抑制了AOB的活性.

為了更深入地分析兩種運行方式對亞硝化恢復的作用,分別對1#和2#中的RSAO(比氨氧化速率)和RSNO(比亞硝酸鹽氧化速率)進行測定.如圖3所示,1#RSAO一直在下降,由開始7.5 mg/(g·h)下降到0.1 mg/(g·h),RSNO由第1天的6.1 mg/(g·h)下降到第25天的0.1 mg/(g·h),而2#RSAO下降較小,僅由7.5 mg/(g·h)下降到6.4 mg/(g·h),且在第22～25天回升,RSNO也下降較小,由開始的6.1 mg/(g·h)下降到4 mg/(g·h).這說明與厭氧/好氧相比,厭氧/厭氧對AOB和NOB的抑制作用更明顯,同時在厭氧/好氧條件下,RSAO在第22天出現回升.原因是AOB對供氧條件突變有個適應過程,待適應條件后,活性開始恢復.

圖2 1#和2#氨氧化率和亞硝化率變化

Fig.2 Variation of ammonia oxidation rate and nitrite accumulation rate in 1# and 2#

圖3 S1階段1#和2#RSAO和RSNO變化Fig.3 Variation ofRSAOandRSNOin 1# and 2# during S1

2.2 S2階段亞硝化效果比較

為使亞硝化快速恢復,在S2階段對1#全程采取好氧運行,控制1#兩級DO分別為0.2～0.4和0.6～0.8 mg/L.因為2#在第25天時亞硝化率僅為72.6%,說明厭氧/好氧下,NOB活性沒有被完全抑制,故2#繼續保持厭氧/好氧運行.

如圖2所示,從S1過渡到S2階段,1#亞硝化率和氨氧化率均發生突躍,氨氧化率由5.52%增加到29.33%,亞硝化率由56.52%增加到68.93%,到第59天時增加到91.26%,且在第59～80天一直保持在85%以上, NO2--N和NH4+-N質量比在1～1.32,平均值為1.11,滿足厭氧氨氧化進水要求,而 2#亞硝化率由第26天的66.67%上升到第71天的84.36%且在第71～80天期間保持在83%以上,NO2--N和NH4+-N質量比在1～1.32,平均值為1.12,也滿足厭氧氨氧化進水要求,這說明1#和2#亞硝化均得到恢復并成功過渡到半亞硝化.原因是二者采用的不同厭氧運行方式最終均抑制了NOB的活性,使亞硝化得到恢復.然而2#曝氣量比1#小,而二者氨氧化率相當,其主要原因可能是2#厭氧/好氧方式篩選出活性更高的AOB.如圖4所示,2#亞硝化穩定期間RSAO平均值為9.4 mg/(g·h),比1# 8.6 mg/(g·h)提高了9.30%, 這與高春娣等[13]指出的缺氧/好氧有利于篩選出RSAO較高的AOB結果相吻合.

圖4 S2和S3階段1#和2#RSAO和RSNO變化Fig.4 Variation ofRSAOandRSNOin 1# and 2# during S2 and S3

對S2階段RSAO和RSNO進行測定,如圖4所示,在S2階段1#RSAO發生了一次突越,由第25天的0.1 mg/(g·h)增加到第28天的4.5 mg/(g·h)，且在第55天增加到8.8 mg/(g·h),之后在8.8 mg/(g·h)左右波動.RSNO只略微增加,在第26～59天由0.1 mg/(g·h)增加到0.9 mg/(g·h).這說明在好氧/好氧恢復過程中AOB活性得到快速恢復,而NOB在短時間內不能恢復活性,這與Kornaros等[14]和Bournazou等[15]研究結果相符合.而2#RSAO在第76天達到9.2 mg/(g·h),RSNO下降緩慢,在第73天下降到1.0 mg/(g·h),這進一步說明兩種厭氧運行最終均有效抑制NOB活性,同時說明厭氧/厭氧后好氧/好氧能更快地使亞硝化得到恢復.主要原因可能是厭氧/厭氧對NOB形成了較徹底的抑制,在后續的好氧恢復過程中AOB能迅速地恢復活性,而NOB不具備此特性.Gerards等[16]和Tappe[17]等指出當進入好氧環境后,與NOB相比,AOB能更快地恢復活性,這是因為二者不同能量需求以及恢復階段的不同動力學效應所致,以上結論均為本實驗中厭氧運行后亞硝化得以恢復提供了有力支撐.

以上對亞硝化恢復方式的比較表明,與厭氧/好氧相比,先厭氧/厭氧后好氧/好氧運行可以使連續流實際生活污水亞硝化的恢復時間縮短12 d.

2.3 恢復后亞硝化穩定性的比較

目前污水處理廠曝氣控制一般采用固定曝氣時間的方式,這樣在進水水質波動較大時必然會導致過度曝氣,因此,在高曝氣下比較恢復后亞硝化的穩定性更具有實際意義,故進行S3階段研究.在此階段,將1#和2#兩級曝氣量均提高至DO為1.0～1.2 mg/L,在10 d的運行過程中1#亞硝化發生失穩,亞硝化率由91.53%下降到50.66%,2#氨氧化率上升到79.49%,而亞硝化率一直保持在80%以上(包括80%),這說明2#恢復后的亞硝化更穩定.同時如圖4所示,在S3階段1#RSNO由1.2 mg/(g·h)上升到5.8 mg/(g·h ),而2#中RSNO僅由1.2 mg/(g·h)上升到1.8 mg/(g·h),這說明在高曝氣下,經過厭氧/厭氧后好氧/好氧的NOB已經恢復活性,而厭氧/好氧運行下的NOB活性依然被抑制.原因是1#亞硝化恢復后,一直保持好氧/好氧運行,較充足的 DO和亞氮的積累為NOB的增殖提供了有利條件.同時如圖2所示, 1#在第75～80天亞硝化率有下降的趨勢,也說明好氧/好氧長期運行可能導致亞硝化的失穩.與1#不同,2#恢復后的亞硝化一直保持厭氧/好氧運行,這對NOB形成了持續抑制,因此，短時間內曝氣量的增大并沒有使亞硝化失穩.

以上對亞硝化穩定性的比較表明,厭氧/好氧運行下的亞硝化更穩定.因此,失穩后已經恢復的亞硝化應轉變運行方式為厭氧/好氧,這有助于亞硝化的長期穩定運行.

2.4 亞硝化恢復因素分析

目前，影響亞硝化恢復的因素主要有溫度、pH、基質質量濃度、游離氨(FA)、游離亞硝酸(FNA)等[17],1#和2#溫度均為(20±2)℃,溫度的波動是因為1 d內溫差所致,同時，溫度高于25 ℃AOB和NOB的生長速度才有較大的差異，才有利于亞硝化的實現[18].而本實驗的溫度一直在(20±2) ℃,可以排除溫度原因使亞硝化恢復的可能.而亞硝化恢復前后pH較穩定,且進水NH4+-N質量濃度一直在35～43 mg /L,可以排除pH和基質質量濃度對亞硝化恢復的作用.在亞硝化恢復前后,1#和2#FA一直在0.42～0.92 mg/L, 該值小于FA對NOB的抑制質量濃度(1～150 mg/L)[19].另外,在孫洪偉等[20]的研究中,在FA為5.3 mg/L時NO2--N的積累仍然很少,相比之下,本實驗中的FA值很低,不足以影響亞硝化的恢復,因此，可以排除FA的作用使亞硝化得到恢復的可能.同時，1#和2#FNA最大值為0.001 6 mg/L,遠小于對NOB的抑制質量濃度(0.011～0.077 mg/L)[21],因此，也可以排除FNA作用使亞硝化得到恢復的可能.

由此表明,本實驗中亞硝化快速恢復的原因是厭氧/厭氧后好氧/好氧和厭氧/好氧作用的結果,而對比1#和2#的運行條件,在整個實驗過程中二者溫度、pH基本相同,而FA和FNA 均沒有達到對NOB的抑制質量濃度,因此，可以排除溫度、基質質量濃度、FA和FNA等使1#和2#亞硝化效果出現差異的可能,故本實驗亞硝化恢復效果的差異是不同厭氧運行方式所致.厭氧/厭氧后好氧/好氧運行更有利于亞硝化恢復的原因是開始階段的厭氧/厭氧運行能更徹底地抑制NOB.

然而,本實驗中厭氧/厭氧運行的厭氧/好氧比相當于1∶0,厭氧/好氧運行的厭氧/好氧比為1∶1,那么是否存在一個厭氧/好氧比為0∶1和1∶1之間的數值,使得此時有更好的亞硝化恢復效果仍有待進一步研究.

3 結 論

1)與厭氧/好氧 (DO分別為0～0.1 和0.6～0.8 mg/L)相比,厭氧/厭氧(DO均為0～0.1 mg/L)能夠更徹底地抑制NOB.

2)在連續流實際生活污水中,與厭氧/好氧 (DO分別為0～0.1和0.6～0.8 mg/L)相比,厭氧/厭氧(DO均為0～0.1 mg/L)后好氧/好氧 (DO分別為0.2～0.4和0.6～0.8 mg/L)運行的亞硝化恢復時間縮短了12 d.

3)失穩后已經恢復的亞硝化運行方式轉變為厭氧/好氧運行(DO分別為0～0.1 和0.6～0.8 mg/L)有助于亞硝化長期穩定運行.

[1] TURK O, MAVINIC D S. Preliminary assessment of a shortcut in nitrogen removal from wastewater[J]. Canadian Journal of Civil Engineering, 1986, 13(6): 600-605.

[2] BARTROLI A, PEREZ J, CARRERA J. Applying ratio control in a continuous granular reactor to achieve full nitritation under stable operating conditions[J]. Environmental Science and Technology, 2010, 44(23): 8930-8935.

[3] STAR W, ABMA W R, DENNIS B, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam[J]. Water Research, 2007, 41(18):4149-4163.

[4] MA B, ZHANG S, ZHANG L, et al. The feasibility of using a two-stage autotrophic nitrogen removal process to treat sewage[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(17):8331-8334.

[5] GABARRO J, GANIGUE R, GICH F, et al. Effect of temperature on AOB activity of a partial nitritation SBR treating landfill leachate with extremely high nitrogen concentration[J]. Bioresource Technology, 2012, 126: 283-289.

[6] PENG Y, ZHANG S, ZENG W, et al. Organic removal by denitritation and methanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachate[J]. Water Research, 2008, 42(s 4/5):883-892.

[7] GABARRO J, GANIGUE R, GICH F, et al. Effect of temperature on AOB activity of a partial nitritation SBR treating landfill leachate with extremely high nitrogen concentration[J]. Bioresource Technology, 2012, 126(6):283-289.

[8] 張功良, 李冬, 張肖靜,等. 延時曝氣對常溫低氨氮SBR亞硝化影響及恢復[J]. 中國環境科學, 2014(8):1998-2002. ZHANG G L, LI D, ZHANG X J, et al. Research on the recovery strategy for nitrosation at room temperature[J]. Zhongguo Huanjing Kexue/China Environmental Science, 2014, 34(8):1998-2002.

[9] 郭海娟, 馬放, 沈耀良. DO 和 pH 值在短程硝化中的作用[J]. 環境污染治理技術與設備, 2006, 7(1): 37-40. GUO Haijuan, MA Fang, SHEN Yaoliang. Effects of DO and pH on nitrosofication[J]. Techniques & Equipment for Environmental Pollution Control, 2006, 7(1): 37-40.

[10]張昭, 李冬, 邱文新,等. 城市污水部分亞硝化的實現與穩定運行 [J]. 中南大學學報: 自然科學版, 2013, 44(7): 3066-3071. ZHANG Z, LI D, QIU W, et al. Achievement and stable operation of partial nitritation for municipal wastewater[J]. Zhongnan Daxue Xuebao, 2013, 44(7):3066-3071.

[11]ANTHONTHONISEN A C, LOEHR R C, PRAKASAM T B, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid[J]. Journal-Water Pollution Control Federation, 1976, 48(5):835-852.

[12]劉文龍, 彭永臻, 苗圓圓,等. 好氧饑餓對膨脹污泥硝化性能及污泥特性的影響[J]. 化工學報, 2015(3):1142-1149. LIU W L,PENG Y Z,MIAO Y Y, et al. Effects of aerobic starvation on nitrification performance and sludge characteristics of bulking sludge[J].Huagong Xuebao, 2015(3):1142-1149.

[13]高春娣, 王惟肖, 李浩,等. SBR法交替缺氧好氧模式下短程硝化效率的優化[J]. 中國環境科學, 2015, 35(2):403-409. GAO C D, WANG W X, LI H, et al. Optimization of efficiency on partial nitrification under the mode of alternating anoxic/oxic in sequencing batch reactor[J]. Zhongguo Huanjing Kexue/China Environmental Science, 2015, 35(2):403-409.

[14]KORNAROS M, DOKIANAKIS S N, LYBERATOS G. Partial nitrification/denitrification can be attributed to the slow response of nitrite oxidizing bacteria to periodic anoxic disturbances.[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(19):7245-7253.

[15]BOURNAZOU M, HOOSHIAR K, ARELLANO-GARCIA H, et al. Model based optimization of the intermittent aeration profile for SBRs under partial nitrification[J]. Water Research, 2013, 47(10):3399-3410.

[16]GERARDS S, DUYTS H, LAANBROEK H. Ammonium-induced inhibition of ammonium-starved Nitrosomonas europaea, cells in soil and sand slurries[J]. Fems Microbiology Ecology, 1998, 26(4):269-280.

[17]TAPPE W, LAVERMAN A, BOHLAND M, et al. Maintenance energy demand and starvation recovery dynamics of Nitrosomonas europaea and Nitrobacter winogradskyi cultivated in a retentostat with complete biomass retention[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1999, 65(6):2471-2477.

[18]PAREDES D, KUSCHK P, MBWETTE T S A, et al. New aspects of microbial nitrogen transformations in the context of wastewater treatment:A review[J]. Engineering in Life Sciences, 2007, 7(1):13-25.

[19]張杰. 為我國水環境恢復而努力[J].給水排水, 2003, 29(4):1. ZHANG J. Efforts to restore water environment in China[J]. Gei Shui Pai Shui/Water Supply and Drainage, 2003, 29(4):1.

[20]孫洪偉, 尤永軍, 趙華南,等. 游離氨對硝化菌活性的抑制及可逆性影響[J]. 中國環境科學, 2015, 35(1):95-100. SUN H W, YOSU Y J, ZHAO H N, et al. Inhibitory effect of free ammonia on the activity of nitrifying bacteria and recoverability[J]. Zhongguo Huanjing Kexue/China Environmental Science, 2015, 35(1):95-100.

Effects of different anaerobic modes on recovery of partial nitrification in continuous flow process

ZHANG Jie1,2, ZHANG Yanhui1, LI Dong1,LIANG Yuhai1,GUAN Hongwei1, ZHAO Shixun1

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering(Beijing University of Technology), Beijing 100124,China;2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment(Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China)

To investigate different effects of anaerobic modes on recovery of partial nitrification(PN), two-stage continuous stirred-tank reactors (CSTR)1# and 2# were used at room temperature (20±2) ℃. The experiment had three stages(S1,S2 and S3).During S1,1# was maintained anaerobic/ anaerobic(DO:0-0.1,0-0.1 mg/L),2# was maintained anaerobic/oxic(DO:0-0.1,0.6-0.8 mg/L). During S2,1# was maintained oxic/oxic (DO:0.2-0.4, 0.6-0.8 mg/L),2# was continually maintained anaerobic/oxic(DO:0-0.1, 0.6-0.8 mg/L). To investigate stability of PN after recovery,S3 was carried out. During S3, 1# and 2# was maintained oxic/oxic(DO:1.0-1.2,1.0-1.2 mg/L)The following paremeters (time of recovery of PN and stability of PN) were investigated. It demonstrated that the recovery time of 1# was shorter than that of 2# by 12 d. However, PN in 2# was more stable when DO increased to 1.0-1.2 mg/L. Efficient PN could be recovered by the mode of first anaerobic/ anaerobic (DO:0-0.1,0-0.1 mg/L)then oxic/oxic(DO:0.2-0.4,0.6-0.8 mg/L). Afterwards, stable PN could be maintained by anaerobic/oxic(DO:0-0.1,0.6-0.8 mg/L).

domestic wastewater; partial nitrification; continuous stirred-tank reactor (CSTR); anaerobic/anaerobic; oxic/oxic; anaerobic/oxic

10.11918/j.issn.0367-6234.2017.02.01

2016-04-12

北京市長城學者項目;北京市市委組織部青年拔尖團隊項目(2014000026833TD02)

張 杰(1938—),男,教授,中國工程院院士； 李 冬(1976—),女,教授,博士生導師

李 冬,lidong2006@bjut.edu.cn

X703.1

A

0367-6234(2017)02-0001-05